隨著城市污水處理廠剩余污泥產量的不斷增加，其處理處置問題(Emerson)亟待解決.以剩余污泥為原料制備活性炭，是實現污泥資源化利用的有效途徑之一.國內外很多學者針對污泥基活性炭的制備方法開展了研究，并對SAC的理化性質及其除污染性能進行了考察和評價，發現SAC對部分有機物及重金屬有較高的去除效率.Jeyaseelan等采用物理活化法、炭化法及化學活化法來制備SAC，發現當采用化學活化法，以ZnCl2為活化劑時制得的活性炭比表面積最大.Kang等研究了以KOH為活化劑制備SAC的方法，發現當炭化溫度為400 ℃時，所制備的SAC比表面積達到1002 m2 ? g-1.國內有研究表明，SAC表面含有大量的酸性官能團，對 C
U、P
B、C
R、Cd都有良好的吸附效果，吸附量分別達到了9.9、8.9、8.2和5.4 mg ? g-1，遠高于對照的市售商品活性炭;夏暢斌等研究了SAC對水溶液中Pb和Ni的吸附效果，發現吸附去除率分別為80%和60%;Rozada等研究發現，SAC對亞甲基藍的吸附效果良好，可應用于染料廢水的處理;文青波等研究制備的SAC比表面積為238 m2 ? g-1，對甲醛有較好的吸附效果，當空氣中甲醛濃度分別為498 mg ? m-3和0.41 mg ? m-3時，SAC對其最大去除率分別為83.72%和89.56%;李道靜研究了SAC對硝基苯及苯酚的吸附性能，發現苯酚和硝基苯的吸附動力學數據均符合假二級吸附動力學方程，SAC對硝基苯的吸附值大于對苯酚的吸附值.但已有的研究都是針對粉末污泥基活性炭，其在使用過程中容易形成粉塵，且回收困難，不易與水分離，因此，影響了SAC在實際工程中的推廣應用.如何實現SAC的顆粒化是其實用化的關鍵.剩余污泥中富含有機質，本身具有比較高的粘結性，因此，以剩余污泥為原料制備柱狀污泥基活性炭可以不用粘結劑，節約了材料成本.但CSAC制備成型后，其表面的理化性質和除污染性能是否會受到影響目前還缺乏相應的研究.基于此，本實驗擬以城市污水廠剩余污泥為原料來制備CSAC，通過正交實驗確定CSAC的最佳制備工藝條件，并對所制備的CSAC的除污染性能進行考察分析.
2 材料與方法
2.1 污泥來源與成分
實驗污泥取自北京市北小河污水處理廠未經消化的脫水污泥，該廠采用MBR工藝，污泥的成分分析見表 1.污泥中的重金屬含量見表 2.
表1 污泥的成分分析
表2 污泥中重金屬的含量
2.2 CSAC制備方法及其工藝參數優化（optimalize）
將脫水污泥置于烘箱內烘干，使其水分包含比重小于5%，加入一定質量分數的ZnCl2溶液作為活化劑，常溫下化學活化24 h，放入105 ℃烘箱內干燥24 h，然后用粉碎機粉碎，過200目分樣篩.將制得的污泥粉加入蒸餾水(distilled water)后置于雙螺桿捏合擠壓一體式造粒設備的捏合缸內，攪拌均勻后再放入擠條缸內，將物料擠壓成直徑為2 mm的條狀物，并切成長6 mm柱狀物.將柱狀成型污泥放入烘箱干燥24 h后，置于馬弗爐以適量溫度炭化一定時間，取出產物放入0.1 mol ? L-1鹽酸溶液內加熱煮沸15~20 min，稍待冷卻(cooling)后用0.1 mol ? L-1鹽酸溶液反復清洗以除去多余的ZnCl2，再用蒸餾水反復清洗至殘液為中性，最后得到CSAC產品.
為了確定CSAC的最佳制備工藝條件，設計了三因素三水平的正交實驗，三因素三水平分別是：ZnCl2濃度
A、炭化時間B及炭化溫度C.采用L9正交表，制得9種不同的CSAC，以碘吸附值作為評價指標（target aim)得到最佳制備工藝條件.
表3 正交實驗方案
2.3 活性炭（acticarbon）物理化學性質表征方法
碘吸附值測定采用《煤質顆粒活性炭試驗方法碘吸附值的測定》方法;比表面積及孔徑(aperture)分布采用美國康塔公司QuadraSorb Station 4型自動比表面積與孔隙度分析儀，在77 K條件下用液氮吸附的方法進行測定;采用EMAX電子掃描電鏡對活性炭表面形貌進行觀察分析;活性炭抗壓能力采用德國Zwick/Roell萬能材料試驗機測定;活性炭表面的官能團測定采用Boehm酸性滴定法.
活性炭穩定度的測定參考文獻，并根據本實驗活性炭的具體情況制定了如下方法：取2 g活性炭，在水浴振蕩器上恒溫振蕩;控制條件為：25 ℃恒溫水浴，轉速135 r ? min-1，振蕩時間分別為12、24、48、72 h;取出振蕩后的成型柱狀碳，在105 ℃烘箱內烘干24 h，稱量;將所得成型活性炭的質量比上初始活性炭質量，得到穩定度的百分比.
2.4 CSAC除污染效能實驗 2.4.1 CSAC對重金屬離子的吸附去除效能實驗
選取柱狀煤質商品炭和PSAC作為對照，對比考察3種活性炭對水中重金屬離子Cu和Pb的吸附去除效果，其中，PSAC的制備方法參照文獻.用Cu2、Pb2分別配制含Cu和Pb的重金屬水溶液，兩種溶液的濃度均為50 mg ? L-1.實驗過程中，取250 mL磨口錐形瓶備用，將3種活性炭各500 mg分別置于錐形瓶中，各加入初始濃度為50 mg ? L-1重金屬水溶液100 mL，在水浴振蕩器上進行吸附實驗.控制條件為：25 ℃恒溫水浴，轉速為135 r ? min-1，溶液初始pH=7.實驗進行過程中，分別于1、3、5、7、10、15、20、
30、60、90、120、150、200、250、300、360、420、480、540、600、720、1440、2160、2880、3600 min進行間隔取樣.樣本分析采用Shimadzu corporation生產的火焰原子吸收分光光度計.
2.4.2 CSAC對硝基苯的吸附去除效能實驗
選取MAC和PSAC作為對照，對比考察3種活性碳對硝基苯的吸附去除效能.實驗過程中，分別選取3種活性碳各100 mg，分別放入干燥的250 mL磨口錐形瓶中，各加入50 mL濃度為10 mmol ? L-1 的硝基苯水溶液，蓋上瓶塞，在水浴振蕩器上進行吸附實驗.控制條件為：25 ℃恒溫水浴，轉速為135 r ? min-1，溶液初始pH=7.試樣進行過程中，分別于5、10、15、
30、60、120 min進行間隔取樣.硝基苯濃度采用紫外分光光度計在268 nm波長下測定.
3 結果與討論
3.1 CSAC最佳制備工藝條件
表 4為正交實驗中不同條件下制備的活性炭的碘吸附值及正交實驗結果.從表 4可以看出，CSAC的最佳制備工藝條件為：A2B2C2，即ZnCl2濃度為30%，炭化時間為60 min，炭化溫度為600 ℃.在此最佳工藝條件下制備柱狀污泥基活性炭CSAC，所制得的CSAC的碘吸附值為415.6 mg ? g-1，略低于PSAC的501.3 mg ? g-1，與MAC的碘吸附值相比仍有較大的差距.
表4 正交實驗中不同制備條件下CSAC的碘吸附值
3.2 3種活性炭的物理化學性質表征結果 3.2.1 掃描電鏡結果分析
3種活性炭的掃描電鏡分析如圖 1所示.由圖 1a可知，MAC的表面質地較松散，含有較多的孔隙，孔隙結構發達，呈無規則形狀分布，多為墨水瓶狀的孔隙.CSAC表面質地光滑堅硬，孔隙分布均勻，多為圓形，也有呈墨水瓶狀的空隙.PSAC呈大小不一的顆粒狀分布，表面粗糙，凹凸不平.
圖 1 3種活性炭掃描電鏡結果
3.2.2 比表面積、微孔容積與表面官能團分析
由表 5可以看出，3種活性炭的比表面積和微孔容積按大小順序均為：MAC>PSAC>CSAC，MAC的比表面積和微孔容積都遠遠高于兩種污泥基活性炭.由于制備原料相同及制備工藝相似，CSAC和PSAC表面的官能團種類基本相同，均以酸性基團為主，不含堿性基團.PSAC所含酸性官能團略高于CSAC，而MAC所含酸性官能團的數量則明顯少于PSAC和CSAC.
表5 3種活性炭（acticarbon）的比表面積、微孔容積與表面官能團
3.2.3 活性炭穩定（解釋:穩固安定；沒有變動)度及抗壓能力分析結果
穩定度測試主要考察柱狀活性炭在水溶液中保持穩定形態，不散開分解為粉末狀的情況，穩定越高越有利于回收及重復利用.MAC與CSAC的穩定度分析結果見表 6.可以看出，CSAC的穩定度要略遜于MAC，但也達到了95%以上，穩定性良好，有利于其回收和重復利用.抗壓能力主要考察柱狀活性炭承受外壓的程度，經測定，CSAC的抗壓強度為105.1~132.80 N ? mm-2，MAC的抗壓強度為213~243 N ? mm-2.CSAC的抗壓強度略低于MAC.
表6 活性炭穩定度分析結果
3.2.4 CSAC的重金屬浸出量
表 7列出了CSAC的重金屬浸出量，表中顯示檢測出的重金屬有Z
N、Mn及Cr，重金屬C
U、F
E、Pb均未監測出.由表可知，CSAC中Zn的含量最高，高于污泥中Zn的含量，而其他重金屬的含量均低于污泥中的含量.在CSAC制備過程中以ZnCl2為活化劑，導致Zn含量高.F
E、 P
B、Cu與活性炭上的吸附位點具有強親和性，不容易浸出，故含量低.同時，可溶性的重金屬離子在炭化過程中轉化為不溶性的金屬氧化物或以重金屬離子的形式滲透到活性炭的晶格中被固定，從而使得重金屬在活性炭中的含量小于污泥中的含量.
表7 活性炭（acticarbon）中重金屬包含比重
3.3 CSAC對重金屬離子的吸附去除規律 3.3.1 CSAC對Pb和Cu的吸附效果
CSAC與兩種對照活性炭對Pb和Cu的吸附效果如圖 2所示.可以看出，3種活性炭對Pb和Cu的平衡吸附量大小排序均為：PSAC>CSAC>MAC，對Pb的平衡吸附量分別為8.93、8.37和1.40 mg ? g-1，對Cu的平衡吸附量分別為9.96、8.28和2.41 mg ? g-1，實驗中并未產生重金屬離子的沉淀現象.CSAC對Pb和Cu的吸附去除率略低于PSAC，但都明顯高于MAC.由表 5已知，CSAC和PSAC的比表面積和微孔容積均遠低于MAC，但其對兩種重金屬離子的吸附效果卻遠高于MAC，說明CSAC和PSAC表面高含量的酸性官能團在吸附重金屬離子的過程中發揮(表現出內在的能力)了重要作用.CSAC的比表面積和微孔容積略低于PSAC，其對重金屬的吸附能力也略低于PSAC，說明活性炭在吸附去除重金屬離子過程中，比表面積和微孔容積等物理性質也會產生一定的影響.在實驗中，CSAC對兩種金屬平衡吸附量的大小為Cu> Pb.Pb能與羧基形成具有較高穩定化能的二配體配合物，而羧基與Cu形成的配合物穩定化能較低，故CSAC對Pb的吸附效能高于Cu.而羧基與Cu形成配合物為單配體配合物，故CSAC對Cu也有較高的吸附效能.
圖 2 3種活性炭對重金屬離子Cu和Pb的吸附效果
3.3.2 活性炭對重金屬離子的吸附動力學
常用的描述吸附動力學的模型包括準一級速率模型和準二級速率模型.
式中，k1和k2-1分別為準一級速率參數和準二級速率參數，Qt為t時刻的吸附量，Qe為平衡吸附量.以準一級動力學和準二級動力學方程分別對3種活性炭吸附Pb和Cu的結果進行擬合，結果如表 8所示.
表8 2種動力學方程擬合吸附速率曲線的動力學參數及可決系數
可以看出，準二級動力學方程的可決系數R2明顯高于準一級動力學方程，說明3種活性炭對Pb和Cu的吸附過程更符合準二級動力學.由k值可知，3種活性炭對重金屬的吸附速率順序為MAC > PSAC > CSAC.利用準二級動力學方程擬合所得的CSAC對Pb和Cu的平衡吸附量分別為8.46 mg ? g-1和8.58 mg ? g-1，與前面所得的吸附實驗結果相一致.具體參見污水寶商城資料或
3.4 CSAC對硝基苯的吸附去除效能
3種活性炭（acticarbon）對硝基苯的吸附效果如圖 3所示.可以看出，3種活性炭對硝基苯的吸附速率均較快，PSA
C、CSAC和MAC分別在15、30和60 min左右達到吸附平衡.3種活性炭對硝基苯的吸附篩除率大小順序為：MAC > PHOTOSHOPAC > CSAC.由表 5已知，3種活性炭的微孔容積大小順序為：MAC > PSAC > CSAC，與其對硝基苯的吸附去除效果順序相吻合.有機物在活性炭上的吸附速率與活性炭的孔隙結構密切相關，微孔數量對有機物的吸附速率和平衡吸附量有著重要的作用，發達的微孔結構更有利有機物的吸附.相對而言，由于MAC具有發達的微孔數量和更大的比表面積，因此，其對硝基苯的平衡吸附量明顯高于CSAC和PSAC.但活性炭表面的官能團對活性炭表面的親水性質、表面電荷等產生了重要的影響，由此而引發的各種相互作用力在吸附過程中同時發揮作用，因此，表面官能團對有機物吸附的影響值得深入探討.在實驗室中，如果只考慮活性炭比表面積對吸附硝基苯的影響，則CSAC對硝基苯的吸附量應該只為MAC對硝基苯吸附量的37%，但實驗結果顯示，CSAC的硝基苯的吸附量約為MAC對硝基苯吸附量的57%.由此可知，活性炭表面的官能團對硝基苯的吸附也起到了一定的作用.上述實驗結果說明，活性炭的比表面積和微孔容積等物理性質在有機物的吸附過程中發揮著重要的作用，同時表面官能團也起到了一定的作用.
圖 3 3種活性炭（acticarbon）對硝基苯的吸附效果
4 結論
本文研究了一種以剩余污泥為原料，在不添加粘結劑的情況下制備CSAC的方法，通過正交實驗確定了最佳的制備工藝條件為：ZnCl2質量濃度30%，炭化時間60 min，炭化溫度600 ℃，在此條件下制備的CSAC的碘吸附值達到415.6 mg ? g-1，穩定度大于95%.CSAC的比表面積及孔容分別為306.9 m2 ? g-1和0.109 cm3 ? g-1，表面含較多酸性官能團.CSAC對重金屬離子Pb和Cu具有較好的吸附去除效果，與PSAC接近，遠大于MAC，說明SAC顆粒成型后并未明顯影響其對重金屬離子的吸附效能，CSAC對Pb和Cu的吸附過程更加符合準二級動力技術.CSAC對硝基苯的吸附效率(efficiency)遠低于MAC，其相對較低的比表面積和微孔容積是對有機物吸附效果相對較差的主要原因.
